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UNIVERSIDADE ESTADUAL DA PARAÍBA

PRÓ-REITORIA DE PÓS-GRADUAÇÃO E PESQUISA

CENTRO DE CIÊNCIAS E TECNOLOGIA

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIA E TECNOLOGIA AMBIENTAL

DISSERTAÇÃO DE MESTRADO

OTIMIZAÇÃO DE PARÂMETROS OPERACIONAIS PARA TRATAMENTO DE

LIXIVIADO UTILIZANDO PROCESSO FENTON

MESTRANDA: EDLAMARA JESSAMYNNE SILVA ORIENTADOR: Prof. Dr. WILTON SILVA LOPES

CAMPINA GRANDE-PB

2014

EDLAMARA JESSAMYNNE SILVA

OTIMIZAÇÃO DE PARÂMETROS OPERACIONAIS PARA TRATAMENTO DE

LIXIVIADO UTILIZANDO PROCESSO FENTON

Dissertação apresentada ao Mestrado de

Ciência e Tecnologia Ambiental da

Universidade Estadual da Paraíba, em

cumprimento às exigências para obtenção do

título de Mestre em Ciência e Tecnologia

Ambiental.

ORIENTADOR: Prof. Dr. WILTON SILVA LOPES

CAMPINA GRANDE - PB

2014

DEDICATÓRIA

Ao grandioso Deus, por possibilitar a concretização dos meus objetivos. Aos

meus pais EDGAR CIRILO e LUZIA LÚCIA que, apesar da luta e esforços,

viabilizaram o meu crescimento, visto que me proporcionaram a chance de

conquistar melhores espaços e oportunidades. Cada meta alcançada será

sempre dedicada a vocês.

AGRADECIMENTOS

A Deus, por iluminar os meus passos e guiá-los sempre pelo caminho certo;

À minha família, o bem mais precioso, por me encorajar e apoiar na realização dos

meus sonhos, mesmo ante as dificuldades. Em especial, à minha mãe, Luzia Lúcia,

pelo apoio constantemente me dado durante a obtenção de projetos cada vez mais

grandiosos; ao meu pai, Edgar Cirilo, por sempre me oferecer forças para continuar

na minha jornada pessoal e profissional; e aos meus irmãos, Netinho e Edinho, pelo

carinho e amizade. Possuo por vocês um amor incalculável, e esse sentimento é o

precursor da nossa união que nos dá forças para vivermos e continuarmos cada

etapa que advier em nossas vidas;

A Vinício, meu noivo e amigo, encorajador nas horas obscuras e preciso nos

momentos de dúvida, por me ajudar na superação dos obstáculos encontrados

durante o meu percurso. Por isso, agradeço a Deus cada momento vivenciado ao

seu lado. Serei sempre grata por acreditar em meus objetivos e apoiar as minhas

decisões; tais atitudes me fazem amá-lo com substancial veemência;

Às minhas amigas, que considero família, Jeanne, Ana Maria, Suely e, com mais

apreço, Jamille, portadora de uma força admirável que me sustenta nas difíceis

ocasiões enfrentadas em minha vida. Eu as amo;

Ao meu orientador, Wilton Silva Lopes, pelos seus ensinamentos e dicas de

pesquisa para o aprimoramento deste trabalho. Suas sugestões foram sempre de

grande relevância e utilidade;

Aos professores do Programa de Pós-Graduação em Ciência e Tecnologia

Ambiental da Universidade Estadual da Paraíba;

A todos os colegas e amigos da minha turma de Mestrado: Erivanna, Risoneide,

Isabelle, Lilian, Elaine, Suely, Marília, Samara, Lucas, Franknairy, Joseilton,

Alessandra, Alane. Em especial, Aninha, Romenia, Vanessa e Paulo que, além de

colegas de sala, tornaram-se grandes amigos;

A Andreza, pela calma que sempre me tranquilizou;

Aos alunos de Iniciação Científica da EXTRABES: Albiery, Railson e Flávia, pela

ajuda e colaboração;

Aos meus amigos e companheiros da EXTRABES;

Ao CNPQ pela concessão da bolsa de Mestrado;

A todas as pessoas que se fizeram presentes, foram solidárias, preocuparam-se e

torceram por mim, serão guardadas com gratidão em minha memória.

“Nenhum mal te atingirá, nenhum flagelo chegará à

tua tenda, porque aos seus anjos Ele mandou que te

guardem em todos os teus caminhos.”

(Salmo 90, 10-11)

RESUMO

SILVA, E. J. (2014). Tratamento de lixiviado utilizando processo Fenton. 67 p. Dissertação (Mestrado) – Universidade Estadual da Paraíba, Campina Grande, Paraíba, Brasil.

Este trabalho teve por objetivo determinar as melhores condições operacionais do processo Fenton para tratamento de lixiviado de aterro sanitário. O lixiviado coletado pertence ao aterro sanitário da região metropolitana de João Pessoa-PB e o sistema experimental foi monitorado nas dependências da Estação Experimental de Tratamentos Biológicos de Esgotos Sanitários (EXTRABES) da Universidade Estadual da Paraíba, localizada na cidade de Campina Grande–PB. Foram realizados ensaios de oxidação, coagulação/floculação e sedimentação para analisar os seguintes parâmetros operacionais: dosagem do reagente Fenton (1, 2, 3, 4, 5, 6, 8, e 12 gFe2+.L-1), razão molar [H2O2]/[Fe2+] (1, 2, 3, 6, 9 e 12), pH de oxidação (2, 3 e 4), tempo de oxidação (5, 10, 15, 20 e 30 min), tempo de floculação (10, 20 e 30 min) e tempo de sedimentação (10, 15, 20 e 25 min). Os ensaios foram realizados em Jar Test. Todas as etapas foram submetidas à seguinte metodologia: para cada jarro, adicionou-se o lixiviado, o FeSO4.7H2O, o H2O2 e ajustou-se o pH de oxidação com HCl. Sob agitação mecânica (400 rpm) e após 10 segundos de mistura rápida, começou a contar o tempo de oxidação. Após a oxidação, adicionou-se o agente alcalinizante (NaOH) até pH 8,0, seguida de um tempo de mistura rápida de 10 segundos (400 rpm). Esperou-se, então, o tempo de floculação (40 rpm) e, posteriormente, o tempo de sedimentação. Coletou-se uma amostra e realizaram-se as análises de acordo com os métodos preconizados por APHA (2005). Ao final de cada Etapa, foi realizada a análise de variância (ANOVA) e o método GT-2 para a definição do melhor resultado. Os melhores resultados encontrados, dentro das condições deste estudo, foram obtidos com a concentração de Fe2+ de 5 g. L-1, razão molar [H2O2]/[Fe2+] 9, pH de oxidação 2, tempo de oxidação de 20 min, tempo de floculação de 10 min e tempo de sedimentação de 15 min, com remoção de 67% de DQO e 93% de cor verdadeira. A DQO remanescente final foi de 3,84 gO2.L

-1 e a cor verdadeira remanescente final foi de 394 uH. Obteve-se uma elevada remoção de nitrito (93%), nitrato (69%), fósforo total (97%), ortofosfato solúvel (99,8%) e nitrogênio amoniacal (87%). A adição de sulfato ferroso propiciou o aumento da concentração de sólidos totais no lixiviado, visto que a concentração de Fe contribui para produção de lodo no processo. Palavras-chave: Aterro sanitário. Processo Fenton. Tratamento de lixiviado.

ABSTRACT

SILVA, E. J. (2014). Leachate treatment process using Fenton. 67 p. Dissertation (MA) – State University of Paraiba, Campina Grande, Paraiba, Brazil.

This study aimed to determine the best operating conditions of Fenton process for treatment of landfill leachate. The leachate collected from the landfill belongs to the metropolitan area of João Pessoa-PB and the experimental system was monitored on the premises Experiment Station Biological Treatment of Sewage (EXTRABES) of the State University of Paraíba in the city of Campina Grande-PB. Oxidation tests, coagulation/flocculation and sedimentation were carried out to examine the following operating parameters: Fenton reagent dosing (1, 2 , 3, 4 , 5, 6 , 8 and 12 gFe2+.L-1), molar ratio [H2O2]/[Fe2+] (1, 2, 3, 6, 9 and 12), pH of oxidation (2, 3 and 4), oxidation time (5, 10, 15, 20 and 30 min), flocculation time (10, 20, and 30 min) and settling time (10, 15, 20 and 25 min). Assays were performed in Jar Test. All steps were submitted to the following methodology: for each jar, added the leachate, the FeSO4.7H2O, H2O2 and pH oxidation was adjusted with HCl. Under mechanics stirring (400 rpm) and after 10 seconds of rapid mixing, begins to count the oxidation time. After oxidation, added the alkalizing agent (NaOH) to pH 8.0, followed by a rapid mixing time of 10 seconds (400 rpm). Waited, then, the flocculation time (40 rpm) and, then, the settling time. A sample was collected and analyzes were performed according to the methods recommended by APHA (2005). After each step, was realized analysis of variance (ANOVA) and GT-2 method for defining the best result. The best results, under the conditions of this study were obtained with a Fe2+ concentration of 5 g.L-1, molar ratio [H2O2]/[Fe2+] 9, pH of oxidation 2, oxidation time 20 min, flocculation time of 10 min, sedimentation time 15 min, with removal of 67% COD and 93% of true color. The final remaining COD was 3.84 gO2.L

-1 and the true color of the final remnant was 394 uH. Obtained a high removal nitrite (93%), nitrate (69%), total phosphorous (97%), soluble orthophosphate (99.8%) and ammonia (87%). The addition of ferrous sulphate led to an increase in the concentration of total solids in the leachate, since the concentration of Fe contributes to the production of sludge in the process. .

Keywords: Landfill. Fenton process. Leachate treatment.

LISTA DE FIGURAS

Figura 1. Destino dado aos resíduos sólidos nos anos de 1989, 2000 e

2008............................................................................................................................20

Figura 2. Fluxograma da metodologia utilizada no tratamento do lixiviado...............35

Figura 3. Jar Test da marca PoliControl, apto a conferir gradientes de velocidade

máximos de 1000 s-1..................................................................................................36

Figura 4. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2.L-1)

na Etapa I...................................................................................................................43

Figura 5. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente

(uH) na Etapa I...........................................................................................................44


na Etapa II..................................................................................................................46


(uH) na Etapa II..........................................................................................................47


(uH) na Etapa III.........................................................................................................48


na Etapa III.................................................................................................................49

Figura 10. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira

remanescente (uH) na Etapa IV.................................................................................51

Figura 11. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2.L-

1) na Etapa IV.............................................................................................................51

Figura 12. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2.L-

1) na Etapa VI.............................................................................................................54

Figura 13. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira

remanescente (uH) na Etapa VI.................................................................................54

Figura 14. Lixiviado bruto e lixiviado tratado.............................................................56

LISTA DE TABELAS

Tabela 1. Classificações dos lixiviados relacionados à idade do aterro....................22

Tabela 2. Característica do lixiviado de aterros sanitários no Brasil.........................22

Tabela 3. Parâmetros de controle e os respectivos valores que foram utilizados nos

ensaios de oxidação, coagulação/floculação e sedimentação...................................36

Tabela 4. Dosagens de Fe2+ e de H2O2 que foram testadas na Etapa I....................38

Tabela 5. Parâmetros que foram analisados e o seu respectivo método (APHA,

2005)..........................................................................................................................40

Tabela 6. Resultados referentes à definição da dosagem do reagente de Fenton

(ETAPA I)...................................................................................................................42

Tabela 7. Resultados referentes à definição da razão molar [H2O2]/[Fe2+] (ETAPA

II)................................................................................................................................45

Tabela 8. Resultados referentes à definição do pH de oxidação (ETAPA

III)...............................................................................................................................48

Tabela 9. Resultados referentes à definição do tempo de oxidação (ETAPA

IV)...............................................................................................................................50

Tabela 10. Resultados referentes à definição do tempo de floculação (ETAPA

V)................................................................................................................................52

Tabela 11. Resultados referentes à definição do tempo de sedimentação (ETAPA

VI)...............................................................................................................................53

Tabela 12. Caracterização do lixiviado bruto e do lixiviado tratado...........................56

Tabela A. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO

remanescente na Etapa I...........................................................................................65

Tabela B. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira


Tabela C. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO

remanescente na Etapa II..........................................................................................65

Tabela D. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira


Tabela E. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO

remanescente na Etapa III.........................................................................................66

Tabela F. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira


Tabela G. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO

remanescente na Etapa IV.........................................................................................66

Tabela H. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira


Tabela I. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente

na Etapa V..................................................................................................................67

Tabela J. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira

remanescente na Etapa V..........................................................................................67

Tabela L. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO

remanescente na Etapa VI.........................................................................................67

Tabela M. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira


LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS

ABNT: Associação Brasileira de Normas Técnicas

AGV: Ácidos graxos voláteis

CO2: Dióxido de carbono

CV: Coeficiente de variação de Pearson

DBO: Demanda bioquímica de oxigênio

DQO: Demanda química de oxigênio

e-: Elétron

Eo: Potencial padrão de redução

Eq.: Equação

EXTRABES: Estação Experimental de Tratamentos Biológicos de Esgotos Sanitários

Fe: Ferro

Fe2+: Íon ferroso

Fe3+: Íon férrico

Fe(OH)3: Hidróxido de ferro (III)

FeSO4.7H2O: Sulfato Ferroso heptahidratado

FVMP: Frequência de ocorrência dos valores mais prováveis

H+: Íon hidrônio

HCl: Ácido clorídrico

H2O: Água

H2O2: Peróxido de hidrogênio

HO2°: Radical hidroperoxila

H3PO4: Ácido fosfórico

IBGE: Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística

k: Velocidade de reação

MT: Mato Grosso

N: Nitrogênio

NaOH: Hidróxido de sódio

NBR: Norma brasileira de referência

NTK: Nitrogênio total Kjeldahl

O2: Gás oxigênio

O3: Ozônio

°OH: Radical hidroxila

OH-: Íon hidroxila

PB: Paraíba

pH: Potencial hidrogeniônico

POA: Processos Oxidativos Avançados

PROSAB: Programa de Pesquisa em Saneamento Básico

PVC: Policloreto de polivinila

rpm: Rotação por minuto

RSU: Resíduos sólidos urbanos

s: Desvio-padrão

ST: Sólidos totais

STV: Sólidos totais voláteis

TiO2: Dióxido de titânio

UEPB: Universidade Estadual da Paraíba

US: Ultrassonografia

UV: Radiação ultravioleta

Ẋ: Média

Xi: Menor valor

Xs: Maior valor

SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO ....................................................................................................... 17

2 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA ............................................................................ 19

2.1 LIXIVIADO DE ATERRO SANITÁRIO ............................................................. 19

2.2 TECNOLOGIAS DE TRATAMENTO DE LIXIVIADO....................................... 23

2.3 PROCESSO FENTON .................................................................................... 27

3 MATERIAL E MÉTODOS ..................................................................................... 34

3.1 LOCAL DO EXPERMENTO ............................................................................ 34

3.2 LIXIVIADO ....................................................................................................... 34

3.3 ENSAIOS DE OXIDAÇÃO, COAGULAÇÃO/FLOCULAÇÃO E

SEDIMENTAÇÃO ...................................................................................................... 34

3.3.1 ETAPA I: DEFINIÇÃO DA DOSAGEM DO REAGENTE DE FENTON .. 37

3.3.2 ETAPA II: DEFINIÇÃO DA RAZÃO MOLAR [H2O2]/[Fe2+]...................... 38

3.3.3 ETAPA III: DEFINIÇÃO DO pH DE OXIDAÇÃO ..................................... 38

3.3.4 ETAPA IV – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE OXIDAÇÃO .......................... 39

3.3.5 ETAPA V – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE FLOCULAÇÃO ...................... 39

3.3.6 ETAPA VI – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE SEDIMENTAÇÃO ................ 39

3.3.7 ETAPA VII – TRATAMENTO DO LIXIVIADO COM PARÂMETROS

OTIMIZADOS ............................................................................................................ 40

3.4 TRATAMENTO ESTATÍSTICO DOS DADOS ................................................. 40

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO ............................................................................ 42

4.1 ETAPA I: DEFINIÇÃO DA DOSAGEM DO REAGENTE DE FENTON ........... 42

4.2 ETAPA II: DEFINIÇÃO DA RAZÃO MOLAR H2O2/Fe2+ .................................. 45

4.3 ETAPA III: DEFINIÇÃO DO pH DE OXIDAÇÃO.............................................. 47

4.4 ETAPA IV – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE OXIDAÇÃO ................................... 50

4.5 ETAPA V – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE FLOCULAÇÃO ............................... 52

4.6 ETAPA VI – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE SEDIMENTAÇÃO ......................... 53

4.7 ETAPA VII – TRATAMENTO DO LIXIVIADO COM PARÂMETROS

OTIMIZADOS ............................................................................................................ 55

5 CONCLUSÃO ....................................................................................................... 58

REFERÊNCIA BIBLIOGRÁFICA .............................................................................. 59

APÊNDICES ............................................................................................................. 64

APÊNDICE A. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO


APÊNDICE B. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira


APÊNDICE C. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO


APÊNDICE D. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira


APÊNDICE E. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO


APÊNDICE F. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira


APÊNDICE G. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO


APÊNDICE H. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira


APÊNDICE I. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO


APÊNDICE J. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira


APÊNDICE L. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO


APÊNDICE M. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira


18

1 INTRODUÇÃO

O Lixiviado, gerado em aterros de resíduos sólidos urbanos, é um líquido

resultante da interação entre o processo de biodegradação da fração orgânica de

resíduos e da infiltração de águas pluviais que solubilizam componentes orgânicos.

Apresenta cor escura e alto potencial de contaminação para o solo e às águas

superficiais e subterrâneas, além disso, tem composição variada dependendo da

idade do aterro sanitário, do grau de estabilização e características do material

sólido aterrado e do regime de chuvas. No geral, possui como características altas

concentrações de nitrogênio amoniacal, matéria orgânica e compostos orgânicos de

difícil degradação, tais como substâncias húmicas e fúlvicas, requerendo, portanto,

tratamentos específicos que reduzam sua carga tóxica e poluidora (CASTRO et al.,

2012).

Já que o lixiviado representa um fator de risco para o ambiente e à saúde

humana, deve ser submetido a tratamento adequado antes de ser lançado no

ambiente. O tipo de tratamento representa um dos principais temas para ser

defrontado na fase de concepção, construção e gestão de um aterro sanitário.

As características construtivas do aterro sanitário permitem minimizar os

efeitos das duas principais fontes de poluição oriundas dos resíduos sólidos: o gás

do aterro e o lixiviado (POVINELLI et al., 2009).

Novas tecnologias têm sido estudadas no Brasil e no mundo com o objetivo

de minimizar os efeitos tóxicos causados por componentes desse efluente. Os

processos biológicos são o tratamento mais usual para lixiviados de aterro sanitário,

mas têm se mostrado insuficientes para o atendimento aos padrões de lançamento

estabelecidos pela legislação, principalmente, no caso de lixiviados de aterro

sanitário estabilizados. Uma alternativa para esse tipo de lixiviado são os

tratamentos baseados em processos químicos capazes de promover a degradação

ou, até mesmo a mineralização da matéria poluente refratária, podendo haver a

combinação com processos biológicos (KURNIAWAN et al., 2006).

Dentre os processos químicos, o processo oxidativo avançado tem

despertado interesse científico para tratamento de lixiviados por envolver geração de

radicais hidroxilas, que têm um potencial de redução muito elevado, permitindo a

rápida degradação de grande variedade de compostos orgânicos e, na grande

19

maioria, possibilitando a sua completa mineralização à forma não tóxica, como gás

carbônico e água.

O processo Fenton vem sendo extensivamente estudado nos últimos anos e

tem sido considerado a técnica de melhor custo-benefício entre os processos

oxidativos avançados. Neste processo, o peróxido de hidrogênio (H2O2) é

empregado para geração de radicais hidroxilas, entretanto, é necessária a adição de

ativadores, como sais de ferro, para produzir a alta taxa de radical requerida. A

reação ocorre em um reator simples, sem a necessidade de equipamentos

complexos e condições extremas de temperatura e pressão. Outra vantagem do

reagente de Fenton é sua menor complexidade operacional em relação a outras

técnicas de processo oxidativo avançado, como os processos fundamentados em

ozônio e radiação ultravioleta. (MORAIVA et al., 2011).

Devido a diferentes características de cada efluente a ser tratado, para a

obtenção de maiores remoções no tratamento baseado no processo oxidativo

avançado, é fundamental a otimização do processo através de seus parâmetros

operacionais.

Portanto, este trabalho teve por objetivo otimizar os parâmetros operacionais

do processo Fenton para tratamento de lixiviado, visando à remoção de matéria

orgânica e cor. Para maximizar tal remoção, os parâmetros operacionais otimizados

foram: dosagem de FeSO4.7H2O e H2O2, razão molar [H2O2]/[Fe2+], pH de oxidação,

tempo de oxidação, tempo de floculação e tempo de sedimentação.

20

2 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA

2.1 LIXIVIADO DE ATERRO SANITÁRIO

Um dos maiores desafios com que se defronta a sociedade é a geração

excessiva e a disposição final ambientalmente segura dos resíduos sólidos. A

disposição inadequada destes resíduos causam impactos ambientais, tais como:

degradação do solo, comprometimento dos corpos d'água e mananciais,

intensificação de enchentes, contribuição para a poluição do ar e proliferação de

vetores de importância sanitária nos centros urbanos, catação em condições

insalubres nas ruas e nas áreas de disposição final (JACOBI et al., 2011).

Segundo a ABNT, NBR 8419/1992 o aterro sanitário é uma técnica de

disposição de resíduos sólidos urbanos no solo sem causar danos à saúde pública e

à sua segurança, minimizando os impactos ambientais, método este que utiliza

princípios de engenharia para confinar os resíduos sólidos à menor área possível e

reduzi-los ao menor volume permissível, cobrindo-os com uma camada de terra na

conclusão de cada jornada de trabalho, ou intervalos menores, se for necessário.

Entretanto, o aterro sanitário requer preocupações cotidianas no que se refere

às medidas de proteção do ambiente local e próximo. Suas características

construtivas permitem minimizar os efeitos das duas principais fontes de poluição

oriundas dos resíduos sólidos: o gás do aterro e o lixiviado. Entretanto, minimizar

não é sinônimo de eliminar, de modo que o aterro por si só não consegue resolver

todos os problemas relacionados à disposição de resíduos sólidos (POVINELLI et

al., 2009).

Observa-se na Figura 1, de acordo com a Pesquisa Nacional de Saneamento

Básico 2008 do IBGE, que nos últimos anos o destino dado ao resíduo sólido tem

alcançado mudanças positivas.

21

Figura 1. Destino dado aos resíduos sólidos nos anos de 1989, 2000 e 2008.

Fonte: dados do IBGE.

Em 1989, os lixões representavam o destino final de resíduos sólidos em

88,2% dos municípios; em 2000, o índice caiu para 72,3%, chegando aos 50,8%, em

2008. Os aterros sanitários, medida mais adequada para o despejo do resíduo

sólido, saltaram de 1,1%, em 1989, para 17,3%, em 2000, e 27,7%, em 2008. As

regiões que mais destinam seus resíduos sólidos aos lixões, segundo dados de

2008, são Nordeste (89,3%) e Norte (85,5%). Já as regiões Sudeste e Sul

apresentaram os menores percentuais: 18,7% e 15,8%, respectivamente.

A substituição dos lixões por aterros sanitários de 2008 até o presente

momento, provavelmente, deve ter aumentado, já que a Política Nacional de

Resíduos Sólidos, criada pela Lei n° 12.305, de 2 de agosto de 2010, obriga a

substituição de lixões por aterros, e possui como prazo máximo para o referido

procedimento o ano de 2015.

A NBR 10005 (ABNT, 2004) define lixiviação como processo para

determinação da capacidade de transferência de substâncias orgânicas e

inorgânicas presentes no resíduo sólido, por meio de dissolução no meio extrator.

Os lixiviados de aterros de resíduos sólidos urbanos (RSU) são resultado da

interação entre o processo de biodegradação da fração orgânica desses resíduos e

da infiltração de águas pluviais que solubilizam componentes orgânicos e

inorgânicos. Consequentemente, o fator determinante na vazão de lixiviados de um

aterro sanitário é o volume de águas pluviais infiltradas, enquanto o fator

determinante das características físicas, químicas e microbiológicas do lixiviado são

as características dos resíduos aterrados (LANGE et al., 2009).

A composição do lixiviado depende do tipo de resíduo, quantidade de

precipitação, hidrologia local, compactação dos resíduos, a interação do lixiviado

22

com o meio ambiente, operação e idade do aterro sanitário. A escolha do método de

tratamento baseia-se essencialmente sobre a composição e propriedades do

lixiviado (UMAR et al., 2010).

O lixiviado, portanto, contém componentes orgânicos e inorgânicos, mas

também outras substâncias tóxicas, provenientes do recebimento de resíduos

industriais, ou mesmo perigosas de maneira inadvertida nos aterros. Essas

substâncias perigosas que eventualmente existem na massa de resíduos sólidos

podem causar danos ambientais se atingirem o lençol freático ou as águas

superficiais, além de serem prejudiciais em caso de emissões de gases voláteis para

a atmosfera. Esses efeitos danosos podem se estender à comunidade animal e

vegetal e aos seres humanos que dela dependem. Além disso, sabe-se que o

lixiviado contém altas concentrações de nitrogênio amoniacal e que desse fato

provêm vários problemas. Os efluentes com alta concentração de nitrogênio

amoniacal, quando descartados em cursos d’água sem prévio tratamento, podem

estimular o crescimento de algas, provocar depleção do oxigênio dissolvido e serem

tóxicos à biota do ecossistema aquático (LANGE et al., 2009).

Zamora et al. (2005) descrevem que os lixiviados podem conter grandes

quantidades de matéria orgânica recalcitrante, em que as substâncias húmicas

representam um importante grupo, bem como nitrogênio amoniacal, metais pesados,

cloretos de sais orgânicos e inorgânicos, entre outros. Em geral, os lixiviados

provenientes de lixo doméstico de aterro recente têm altos valores de DBO5 e,

consequentemente, uma DQO ainda maior.

Um exemplo do risco ambiental que o lixiviado acarreta foi descrito por

Laureano e Shiraiwa (2008), os quais, por meio de estudo geofísico no aterro

sanitário de Cuiabá-MT, verificaram altas possibilidades de contaminação do

subsolo por lixiviado, mesmo com a impermeabilização da parte inferior do aterro.

A contaminação provocada pelo lixiviado é capaz de provocar câncer,

doenças genéticas, esterilidade, doenças cardíacas e outros efeitos crônicos. Esses

efeitos podem ser súbitos ou demorar décadas para se manifestarem (CASTILHOS

JR., 2006)

Na Tabela 1 pode ser observada a classificação dos lixiviados relacionados à

idade do aterro.

23

Tabela 1. Classificações dos lixiviados relacionadas à idade do aterro

Variáveis Recente Intermediário Antigo

Idade (ano) < 5 5-10 > 10

pH 6,5 6,5,-7,5 >7,5

DQO (mg.L-1

) > 10000 4000-10000 < 4000

DBO5/DQO (mg.L-1

) > 0,3 0,1-0,3 < 0,1

Compostos orgânicos

80 % ácidos graxos voláteis (AGV)

5-30 % AGV + ácidos húmicos e fúlvicos

ácidos húmicos e fúlvicos

Metais pesados baixo-média Baixa

Biodegradabilidade Alta Média Baixa

Fonte: FREITAS, 2009.

Na Tabela 2 são apresentadas as características do lixiviado de aterros

sanitários no Brasil.

Tabela 2. Característica do lixiviado de aterros sanitários no Brasil.

Variável Faixa máxima Faixa mais provável FVMP (%)

pH 5,7 – 8,6 7,2 – 8,6 78

Alcalinidade Total (mg CaCO3.L-1

) 750 – 11400 750 – 7100 69

DBO (mg.L-1

) < 20 – 30000 < 20 – 8600 75

DQO (mg.L-1

) 190 – 80000 190 – 22300 83

N-NTK (mg.L-1

) 80 – 3100 – –

N-Amoniacal (mg.L-1

) 0,4 – 3000 0,4 – 1800 72

Sólido Totais (mg.L-1

) 3200 – 21900 3200 – 14400 79

FVMP: Frequência de ocorrência dos valores mais prováveis. Fonte: SOUTO e POVINELLI, 2007.

Atesta-se que a composição dos lixiviados pode variar de um local para outro,

assim como, em um mesmo local em diferentes épocas do ano, não podendo ser

lançado diretamente num corpo receptor porque suas características físico-químicas

lhe conferem um elevado potencial poluidor.

A biodegradabilidade do lixiviado varia com o tempo e pode ser determinada

pela variação da razão DBO5/DQO. Em aterros jovens, a razão DBO5/DQO fica em

torno de 0,3 a 0,6. Em aterros mais velhos, esta razão varia, geralmente, entre 0,05

e 0,1. Os lixiviados com índices de biodegradabilidade (DBO5/DQO) superiores a

24

0,3, são efetivamente tratados por processos biológicos; entretanto, para lixiviados

de aterros antigos, estes tratamentos não são suficientes (DACANAL et al., 2010).

Visto que o lixiviado representa um fator de risco para o ambiente e à saúde

humana, deve ser submetido a um tratamento adequado antes de ser lançado no

ambiente.

2.2 TECNOLOGIAS DE TRATAMENTO DE LIXIVIADO

Para o licenciamento ambiental dos aterros sanitários é necessário um

sistema de tratamento de efluentes que atinja os padrões exigidos pela legislação.

Para atender esta demanda das prefeituras, considerando os problemas no

tratamento por processos biológicos e físico-químicos convencionais, é necessária a

busca de alternativas de tratamento eficientes dentro de um padrão de

sustentabilidade técnica e econômica (LANGE et al., 2006).

Novas tecnologias têm sido estudadas no Brasil e no mundo com o objetivo

de minimizar os efeitos tóxicos causados por componentes desse efluente. As

alternativas mais conhecidas de tratamento de lixiviado são as seguintes: remoção

de amônia por aeração mecânica, adsorção em carvão ativado; processos com

membrana (osmose inversa); evaporação; aspersão sobre o solo;

coagulação/floculação, sedimentação ou flotação; oxidação química; processos

fotoeletrolíticos; lagoas anaeróbias e lagoas facultativas; tratamento conjunto em

estação de tratamento de esgoto; recirculação; tratamento em leito de

vermicomposto; processos biológicos aeróbios e/ou anaeróbios; banhados

construídos (BIDONE, 2007).

A escolha da tecnologia de tratamento mais adequada deve levar em

consideração a característica físico-química do lixiviado, a eficiência que se almeja,

além de outras especificidades (BASSANI, 2010).

Os processos biológicos são os mais empregados no tratamento de lixiviados.

Mas, geralmente, ocorrem dificuldades ao utilizar tratamentos biológicos para

lixiviado por causa da vazão e carga orgânicas muito variáveis, necessidade de uma

grande área para implantação, baixa eficiência para lixiviado estabilizado ou pouco

25

biodegradável, e muitas vezes o efluente não se enquadra nos padrões

estabelecidos pela legislação (LANGE et al., 2006).

Os métodos biológicos são tipicamente aplicados para tratamento de

lixiviados jovens, caracterizados por elevada razão DBO5/DQO e compostos

orgânicos de baixa massa molecular. No entanto, tais métodos não são eficazes

para o tratamento de lixiviados maduros, devido à sua baixa razão DBO5/DQO e

altas concentrações de elevada massa molecular orgânico refratário (DENG, 2007).

Por isso, essa forma de tratamento deve sempre vir acompanhada de outras

tecnologias de tratamento.

As lagoas de estabilização são largamente aplicadas no Brasil para o

tratamento dos lixiviados de aterros sanitários, principalmente, devido às condições

climáticas favoráveis e disponibilidade de área territorial. Vários fatores contribuem

para tornar o tratamento em lagoas uma opção interessante para esse tipo de

efluente, tais como: apresentam baixo custo de implantação e manutenção; podem

operar em condições de flutuações das cargas aplicadas; conseguem remover

compostos orgânicos, nitrogênio, fósforo e microrganismos patogênicos. Utiliza-se

com grande frequência sistemas de lagoas em série (anaeróbias, facultativas,

maturação), nas quais ocorre a remoção da matéria orgânica e inorgânica dos

lixiviados, pela ação conjugada das bactérias e do fitoplâncton. Estudos realizados

relatam, no entanto, as dificuldades que os sistemas de lagoas apresentam na

remoção dos compostos refratários, causadores de elevada demanda química de

oxigênio (DQO), e na remoção de amônia, apresentando, geralmente,

concentrações finais efluentes superiores àquelas exigidas pelos órgãos ambientais

(MARTINS et al., 2010).

Os processos físico-químicos foram aplicados com sucesso para a remoção

de substâncias recalcitrantes (taxa de biodegradação baixa) do lixiviado estabilizado

ou aperfeiçoar o lixiviado biologicamente pré-tratado.

Nesse contexto, o pós-tratamento físico-químico através do processo de

coagulação-floculação-sedimentação pode ser uma alternativa para a remoção de

compostos indesejáveis, como os recalcitrantes e os de difícil biodegradação, que

não foram removidos pelo tratamento de natureza biológica, visando, principalmente,

à remoção de demanda química de oxigênio (DQO) e cor a níveis satisfatórios para,

posteriormente, ser lançado no ambiente (CASTRO et al., 2012). No entanto,

métodos de tratamento de lixiviados convencionais, tais como a coagulação,

26

floculação e sedimentação, sofrem a desvantagem de capital elevado, custo do

equipamento da planta, os requisitos de energia e o uso frequente de aditivos

químicos (XIE et al., 2010).

Felici (2010), utilizando lixiviado proveniente do aterro controlado de resíduos

sólidos urbanos de Londrina, verificou que o uso combinado do processo biológico

de lodo ativado em batelada e físico-químico por coagulação-floculação-

sedimentação apresentou remoções de 98 e 80,9%, respectivamente, para a

variável cor verdadeira e DQO no tratamento. Entretanto, a velocidade de

sedimentação encontrada não se mostrou aplicável à escala real, sendo necessário

obter uma alternativa para aumentar a velocidade e, consequentemente, reduzir o

tempo de sedimentação.

No tratamento por ozonização, por ser fortemente oxidante (Eo = 2,08 V), o

ozônio consegue reagir com uma grande variedade de grupos funcionais orgânicos

e organometálicos, por promover a quebra de duplas ligações carbono-carbono e

originar subprodutos de menor peso molecular, muitas vezes, mais biodegradáveis

que seus antecessores (MONACO, 2006). Portanto, o processo de ozonização é

eficiente para a remoção de cor do lixiviado, além de aumentar a sua

biodegradabilidade (razão DBO5/DQO), mas não é tão efetivo na remoção de

carbono orgânico total e amônia. As desvantagens do processo de ozonização se

referem ao seu alto custo, do ozônio ter que ser gerado "in situ", da impossibilidade

de se ter ozônio em água por um período longo e de não ocorrer à oxidação a CO2 e

H2O de certos compostos (FERREIRA et al., 2005).

Segundo Ferreira et al. (2005), os processos de filtração que utilizam

membranas para o tratamento do lixiviado, apresentam as seguintes desvantagens:

problemas relacionados a eventuais limpezas da membrana, para aumentar a sua

vida útil, disposição de corrente concentrada gerada, além do custo elevado das

membranas.

Processos oxidativos avançados (POA) têm sido propostos nos últimos anos

como uma alternativa eficaz para a mineralização dos produtos orgânicos

recalcitrantes presentes em águas residuais e lixiviados de aterro sanitário (XIE et

al., 2010).

Os processos oxidativos avançados (POA) envolvem a geração de radicais

hidroxilas (•OH), altamente reativos, que têm a capacidade de destruição total de

muitos poluentes orgânicos. Os radicais livres formados atacam o composto

27

orgânico levando à sua oxidação completa, produzindo CO2 e H2O, ou quando

resulta em uma oxidação parcial, geralmente ocorre um aumento da

biodegradabilidade dos poluentes e, neste caso, os compostos orgânicos residuais

podem ser removidos por meio de técnicas biológicas (MORAIVA et al, 2011).

Os processos oxidativos podem ser considerados como tecnologias limpas,

isto porque na oxidação não há transferência de fase dos poluentes (como a

adsorção em carvão ativado) e os produtos finais da reação são o CO2 e a H2O

(FERREIRA et al., 2005).

Certo número de sistemas pode ser denominado como POA e a maioria deles

utilizam: uma combinação de dois oxidantes (O3 + H2O2), catalisador mais oxidante

(Fe2+ + H2O2), oxidante mais irradiação (H2O2 + UV), oxidante mais fóton-catalisador

(H2O2 + TiO2 + UV), oxidante mais ultrassonografias (H2O2 + US). Os processos

oxidativos avançados podem ser divididos em sistemas homogêneos com irradiação

(O3/UV, H2O2 / UV, US, UV / US, feixe de elétrons, H2O2/US, H2O2/Fe2+/UV (foto-

Fenton)), sistemas homogêneos, sem irradiação (O3/H2O2, O3/OH-, H2O2/Fe2+

(Fenton)), sistemas heterogêneos com irradiação (TiO2/O2/UV, TiO2/H2O2/UV), e em

sistema heterogêneo sem irradiação (eletro–Fenton)). Os processos homogêneos

são os mais empregados por possuir transferência de massa, e, portanto, favorecer

a rápida degradação dos poluentes (UMAR et al., 2010).

Entre os processos oxidativos avançados, a oxidação utilizando o reagente de

Fenton é muitas vezes considerada o melhor método para tratamento de efluentes

contendo compostos refratários e tóxicos (XIE et al., 2010).

Estudos realizados pelo Programa de Pesquisa em Saneamento Básico

(PROSAB) percorreram diversas técnicas de tratamento físico-químico: precipitação

química, coagulação/floculação, adsorção com carvão ativado e reagente de Fenton,

sendo que os melhores resultados foram obtidos com o processo de

coagulação/floculação e oxidação com reagente de Fenton. Na filtração direta, a

floculação e a retenção de impurezas ocorrem no próprio filtro, aspecto que limita

sua aplicação ao tratamento de águas com baixa concentração de sólidos, entre

outras características (AMORIM et al., 2009).

Novelo et al. (2009), comparou quatro tratamentos físico-químicos para o

tratamento de lixiviado: coagulação – floculação, flotação, adsorção e oxidação

utilizando Fenton. Os processos de coagulação – floculação, que envolve a remoção

de partículas em suspenção por adição de produtos químicos (coagulantes), ambos

28

não foram eficientes. Verificou-se que lixiviado de aterros sanitários têm baixas

concentrações de sólidos em suspensão, o que explica a baixa eficiência de

remoção. O processo de adsorção pode eliminar ambos os sólidos suspensos e

dissolvidos, no entanto, o processo de adsorção é caro devido à regeneração do

carvão ativado. O processo de oxidação de Fenton foi o processo mais eficiente

entre todos os testados neste estudo.

Portanto, vários métodos de tratamento de lixiviado são propostos,

destacando-se o processo Fenton uma etapa primordial na busca de redução da

carga poluente desses efluentes.

2.3 PROCESSO FENTON

Dentre os processos oxidativos avançados, o processo Fenton tem

despertado grande interesse nos últimos anos, tendo em vista esta alta eficiência

para gerar radicais hidroxilas através da decomposição de H2O2 por Fe2+, em

condições ácidas (Equação 1) (ZAMORA et al., 2005):

H2O2 + Fe2+ → Fe3+ + OH- + HO• k1 = 76 M-1s-1 (1)

Este método fundamenta-se na geração do radical hidroxila (•OH) que tem

alto poder oxidante (E = 2,73 V) e pode promover a degradação de vários

compostos orgânicos tóxicos e persistentes, sem a necessidade de recorrer à

utilização de outros oxidantes químicos, mais enérgicos e com maior potencial de

contaminação (IGNACHEWSKI et al., 2010).

A reação de Fenton foi observada pela primeira vez por Fenton (1984) e é

baseada numa transferência de elétrons entre o H2O2 e um íon de metal, tal como o

sulfato ferroso (Fe2+), o qual atua como um catalisador. É um método econômico por

não ter necessidade de energia necessária para os dispositivos como em outros

processos oxidativos avançados (ozonizadores, lâmpadas UV, e ultrassons) (LOPEZ

et al., 2004).

29

O peróxido de hidrogênio é um oxidante eficiente, utilizado há décadas em

aplicações ambientais em todo o mundo. Ele é empregado para a geração de

radicais hidroxilas, espécie chave para a oxidação de compostos orgânicos.

Entretanto, é necessária a adição de ativadores como sais ferrosos (MORAIVA et

al., 2011).

A utilização de sais de ferro para decomposição catalítica do peróxido de

hidrogênio apresenta-se como uma solução de custo menos elevado em relação aos

outros processos oxidativos avançados, pois utiliza um catalisador de baixo custo, o

sulfato ferroso, que é resíduo de indústrias de produção de aço. Outra vantagem do

reagente de Fenton é sua maior facilidade operacional em relação aos processos de

ozonização e utilizando radiação ultravioleta (CHAMARRO et al, 2001).

Geralmente, o processo de oxidação empregando reagente de Fenton é

composto por quatro estágios (LANGE et al, 2006), que são: ajuste de pH, reação de

oxidação, neutralização e coagulação, e precipitação.

Os íons férricos formados podem decompor H2O2 cataliticamente a H2O e O2,

cujos passos são dependentes do pH, como exposto nas Equações 2 - 7, formando

também íons ferrosos e radicais (NOGUEIRA et al., 2007):

Fe3+ + H2O2 → FeOOH2+ + H+ k2 = 0,001 – 0,01 M-1s-1 (2)

FeOOH2+ → Fe2+ + HO2• (3)

Fe2+ + HO2• → Fe3+ + HO2

- k4 = 1,3 x 106 M-1s-1 (4)

Fe3+ +HO2• → Fe2+ + O2 + H+ k5 = 1,2 x 106 M-1s-1 (5)

H2O2 + •OH → HO2• + H2O k6 = 2,7 x 107 M-1s-1 (6)

Fe2+ + HO• → Fe3+ + OH- k7 = 3,2 x 108 M-1s-1 (7)

No processo Fenton, a proporção em massa de H2O2 e Fe2+ é muito

importante em termos de custo global e eficiência do processo. O excesso ou falta

de qualquer um destes dois reagentes resulta na ocorrência de reações

eliminadoras através de equações (6) e (7) (LOPEZ et al., 2004).

Conforme visto na Equação 6, o H2O2 pode também atuar como sequestrador

de radical hidroxila, formando o radical hidroperoxila (HO2•), o qual apresenta um

menor potencial de redução (Eo = 1,42 V) que •OH (Eo = 2,73 V), prejudicando,

portanto, o processo de degradação. Isto ocorre na presença de excesso de H2O2,

pois, neste caso, a concentração de Fe2+ no meio é baixa em relação à de Fe3+, uma

30

vez que a reação entre Fe3+ e H2O2 (Equação 2) é muito mais lenta que a

decomposição de H2O2 na presença de Fe2+ (Equação 1) (NOGUEIRA et al., 2007).

O pH é um dos principais fatores que limitam a performance do processo

Fenton. Ela afeta a eficiência do ferro na decomposição do peróxido de hidrogênio

(ZHANG et al., 2005).

O ajuste de pH é necessário, pois a reação deve se dar em meio ácido em

virtude de vários fatores como, por exemplo, a estabilidade dos reagentes

empregados, tanto o peróxido de hidrogênio quanto os íons ferrosos são mais

estáveis em pH ácido evitando a precipitação do ferro na forma de hidróxidos

insolúveis (Fe(OH)3) (LANGE et al., 2006).

De acordo com Nogueira et al. (2007), abaixo de pH 2,0, a velocidade de

degradação diminui apesar das espécies de Fe permanecerem solúveis, pois altas

concentrações de íon H+ podem sequestrar radicais hidroxilas, como se observa na

Equação 8:

•OH + H+ + e- → H2O k7 = 7 x 109 M-1s-1 (8)

Valores de pH até 4,0 são considerados como ideais para as reações do tipo

Fenton, uma vez que valores de pH mais alto podem diminuir a eficiência de

oxidação do reagente de Fenton, devido à formação de Fe(OH)3 (NEYENS e

BAEYENS, 2003).

Em relação ao pH de coagulação, o ideal é um pH alcalino, no qual o pH 8, de

acordo com a literatura (Deng, 2007; Zhang et al., 2005; Wu et al., 2010; entre

outros) é o mais utilizado. Acontece a coagulação porque em pH alcalino ocorre a

precipitação do Fe3+, como se verifica na Equação 9:

Fe3+ + 3OH- → Fe(OH)3(s) (9)

Esta espécie, Fe(OH)3, decompõe cataliticamente o peróxido de hidrogênio

em oxigênio e água, impedindo a formação dos radicais hidroxila. Além desse efeito,

a precipitação do ferro na forma de hidróxido diminui a quantidade de catalisador

disponível para a produção destes radicais (SILVA, 2009).

31

A coagulação/floculação – que apresenta relação direta com o desempenho

da sedimentação – objetiva a aglomeração de impurezas, que se encontram em

suspensão e dissolvidas, em partículas maiores que possam ser removidas por

sedimentação ou filtração. Este fenômeno de aglomeração ocorre pela neutralização

das forças elétricas superficiais, anulação das forças repulsivas (coagulação) e

aglomeração dos colóides “descarregados”, até a formação de flocos que

sedimentam a uma velocidade adequada. Esta aglomeração é facilitada pela

agitação suave, porém, suficiente para facilitar o contato dos flocos uns com os

outros (GIRARDI, 2009).

A eficiência da coagulação química-floculação-sedimentação depende das

características do líquido a ser tratado e sofre os efeitos do tipo e da dosagem de

coagulante utilizados, do pH de coagulação, do tempo e do gradiente de velocidade

de mistura rápida e de floculação, entre outros (DI BERNARDO et al., 2005).

A coagulação química é realizada, geralmente, com a adição de um sal à

base de ferro ou alumínio. O Teste de Jarro é ainda o ensaio mais largamente

utilizado no controle da coagulação/floculação. Estes ensaios devem reproduzir, da

melhor maneira possível, as condições de projeto da coagulação/floculação, no que

diz respeito ao tempo de mistura e velocidade de agitação. O equipamento do “Jar

Test” pode realizar até seis testes ao mesmo tempo, o que possibilita uma

comparação imediata e avaliação da melhor dosagem de coagulante e floculante a

ser usada no processo, podendo-se ainda considerar o tempo de decantação e a

qualidade do líquido clarificado (SILVA, 2009).

Então, dentre os fatores que influenciam no desempenho do processo Fenton,

destacam-se: dosagem dos reagentes, relação entre a dosagem de oxidante e

catalisador, tipo de catalisador, tempo de reação e pH do meio.

Umar et al. (2010), avaliaram as tendências no uso de Fenton , eletro-Fenton

e foto-Fenton para o tratamento do lixiviado. A reação de Fenton provou ser uma

das melhores técnicas para o tratamento de lixiviados do aterro devido às suas

vantagens ambientais e econômicas. O reagente de Fenton foi utilizado com

sucesso para mineralizar ampla gama de componentes orgânicos presentes no

lixiviado, particularmente, aqueles recalcitrantes à degradação biológica.

Xie et al. (2010), estudaram uma série de processos por biofiltro e oxidação

com reagente de Fenton para o tratamento de lixiviado de aterro estabilizado. A

condição ideal para a oxidação de Fenton foi selecionado para ser um pH inicial 5,

32

uma dose de 0,01 e 0,02 mol.L-1 de FeSO4 e H2O2, respectivamente, e uma duração

de 3 horas. A remoção de DQO chegou a 58,6 %, e a razão DBO5/DQO foi gerado

entre 0,05 e 0,20. O tratamento subsequente por um biofiltro embalado com escória

reduz a DQO e o nitrogênio amoniacal para menos de 100 e 25 mg/L,

respectivamente. Um experimento em escala piloto realizado in situ demonstra que

esta série de processos exibe uma alta eficiência na remoção de poluentes do

lixiviado maduro, e é viável para a aplicação.

Salem et al. (2012), avaliaram a ozonização combinada ao processo de

Fenton (O3/H2O2/Fe2+), no tratamento do lixiviado de aterro estabilizado. A eficácia

da razão molar do reagente de Fenton, a concentração dos reagentes de Fenton, a

variação do pH, e o tempo de reação foram avaliados sob condições operacionais

ideais. Durante 90 minutos de ozonização utilizando uma razão molar [H2O2]/[Fe2+]

de 1, a uma concentração de 0,05 mol/L de H2O2 e 0,05 mol/L de Fe2+ com um pH 7,

foram encontrados remoções de DQO, cor e nitrogênio amoniacal de 65 %, 98 % e

12 %, respectivamente. A remoção máxima de nitrogênio amoniacal foi de 19% em

150 min. Para avaliar a eficácia, os resultados obtidos no tratamento de lixiviados

estabilizados foram comparados aos obtidos a partir de outros processos de

tratamento, tais como ozônio isoladamente; a reação de Fenton isoladamente; bem

como o combinado de Fenton e ozônio. O método combinado (O3/H2O2/Fe2+)

alcançou maiores eficiências para as remoções de DQO, cor e nitrogênio amoniacal

em comparação a outras aplicações estudadas.

Lak et al. (2012), analisaram a eficácia do processo de Fenton no tratamento

de lixiviados de aterros municipais, como pré ou pós- tratamento. Verificou-se que a

interação inicial entre o pH e a dosagem de Fe2+ tem um efeito significativo na

remoção de DQO. Embora, a razão molar [H2O2]/[Fe2+] ótima fosse independente da

dosagem do íon ferroso. As condições ótimas para a máxima remoção de DQO com

50,76 % para os parâmetros de pH inicial, razão molar [H2O2]/[Fe2+], dosagem Fe2+,

pH de coagulação e tempo de oxidação foram encontrados: 5,8, 8,0, 22,5 mg/L, 8,7

e 30 min, respectivamente .

Gotvajn et al. (2011), avaliaram o tratamento oxidativo utilizando o processo

Fenton para lixiviado de aterro municipal como uma alternativa para processo

biológico. A oxidação foi realizada em diferentes proporções molares

(M(Fe2+)/M(H2O2) foi 1/1; 1/3.3; 1/6.6 e 1/13.3) e várias temperaturas (20 - 45 °C),

assegurando uma boa remoção de compostos orgânicos (80 % de DQO), bem como

33

outros poluentes e toxicidade ligeiramente reduzida, mas os limites de efluentes nem

sempre foram atendidos. Concluíram, então, que o processo Fenton não poderia

substituir o SBR (reator em batelada sequencial) em uma estação de tratamento, no

entanto, pode ser uma opção viável para o pré-tratamento do lixiviado.

Kochany e Lipczynska-Kochany (2009) fizeram um estudo comparativo entre

dois métodos de pré-tratamento para o lixiviado: a precipitação de estruvita, usando

aeração com H3PO4, e a oxidação por processo Fenton. A precipitação de estruvita

utilizou um elevado teor de magnésio (172 mg.L-1); e para o tratamento de Fenton,

uma alta concentração de ferro (56 mg.L-1). A precipitação de estruvita (H3PO4, 700

mg.L-1) removeu 36 % de nitrogênio amoniacal e 24 % de DQO solúvel. O

tratamento de Fenton (a pH 3,5) com 650 mg.L-1 de H2O2 removeu 66% de DQO

solúvel. A razão DBO5/DQOs aumentou de 0,63 (lixiviados bruto) a 0,82 (estruvita) e

0,88 (Fenton). A estimativa de custos no total (capital e operacional) para o

tratamento de lixiviados indicou que a aeração com precipitação de estruvita seguida

de tratamento biológico, seria a opção preferida.

Deng (2007) avaliou a remoção física e oxidativa de compostos orgânicos de

lixiviado maduro de aterro sanitário municipal, utilizando o reagente de Fenton. Em

seu experimento, obteve uma remoção de DQO de 61% a partir de uma DQO inicial de

1295 mg.L-1, resultado obtido com um pH de oxidação 3, razão molar [H2O2]/[Fe2+]

3,240 mM de H2O2, pH de coagulação 8, tempo de floculação de 20 min, adição do

reagente de Fenton dividido em 6 etapas e um tempo de sedimentação de 90 min. O

diferencial de seu experimento é que o lixiviado bruto foi filtrado para manter a

uniformidade da amostra e, após a floculação, a amostra foi submetida a

aquecimento em banho-maria durante 30 min a 50°C para remover qualquer resíduo

de H2O2 em solução.

Wu et al. (2010) analisaram a modelagem das propriedades do processo

Fenton para o tratamento de lixiviados de aterros, avaliando a remoção física e

oxidativa utilizando a metodologia de superfície de resposta. Os pesquisadores

avaliaram e otimizaram os efeitos interativos de três variáveis operacionais: pH

inicial e doses de H2O2 e Fe2+. Comprovou-se que o pH inicial, dosagem de H2O2 e

Fe2+ teve efeitos significativos na remoção de DQO total, mineralização e remoção

de substâncias húmicas devido aos seus respectivos efeitos sobre a remoção de

oxidação e coagulação. Os resultados indicaram as condições ótimas: 3,64 de pH

inicial, com 100 mM de Fe2+ e 240 mM de H2O2 e um pH de coagulação 8. A

34

remoção de DQO total, DQO de oxidação e coagulação, mineralização, remoção de

substâncias húmicas foram de 71,81 %, 46,22 %, 25,80 %, 63,81 %, 91,53 %,

respectivamente.

Cortez et al. (2010) analisaram a oxidação do processo Fenton como pós-

tratamento de lixiviados dos aterros municipais estabilizados. O efeito de vários

parâmetros, tais como: razão molar [H2O2]/[Fe2+], dosagem de Fe2+, pH inicial e

tempo de oxidação, foi estudado. Uma razão molar [H2O2]/[Fe2+] 3, uma dosagem de

Fe2+ 4 mmol.L-1, pH 3, e um tempo de oxidação de 40 min foram encontrados para

alcançar melhores performances de oxidação. Nessas condições favoráveis, as

remoção de DQO foi de 60,9% e 31,1% para DQO inicial de 93 e 743 mg.L-1,

respectivamente (lixiviado diluído e não diluído). A oxidação do processo Fenton

também apresentou resultados positivos para a remoção de cor.

35

3 MATERIAL E MÉTODOS

3.1 LOCAL DO EXPERIMENTO

O sistema experimental foi monitorado nas dependências da Estação

Experimental de Tratamentos Biológicos de Esgotos Sanitários (EXTRABES) da

Universidade Estadual da Paraíba, localizada na cidade de Campina Grande-PB,

situada na zona do Agreste do Estado da Paraíba, Brasil.

3.2 LIXIVIADO

O lixiviado foi coletado do aterro sanitário localizado no Engenho Mussuré,

Distrito Industrial da região metropolitana de João Pessoa-PB, a 5 km da BR-101,

onde recebem os resíduos do Consórcio de Desenvolvimento Intermunicipal da

Região Metropolitana, constituído pelas cidades: Santa Rita, Bayeux, Cabedelo,

Lucena, Conde, Cruz do Espírito Santo e João Pessoa. O lixiviado coletado foi

transportado em caminhões tanques para as dependências da EXTRABES e

armazenado em reservatórios de PVC.

3.3 ENSAIOS DE OXIDAÇÃO, COAGULAÇÃO/FLOCULAÇÃO E SEDIMENTAÇÃO

Foram realizados ensaios de oxidação, coagulação/floculação e

sedimentação para avaliar a influência da dosagem do reagente de Fenton, razão

molar H2O2/Fe2+, pH de oxidação, tempo de oxidação, tempo de floculação e tempo

de sedimentação. Para estas determinações, o trabalho foi dividido em sete etapas e

o fluxograma da metodologia está apresentado na Figura 2.

36

Figura 2. Fluxograma da metodologia utilizada no tratamento do lixiviado.

Todas as etapas foram submetidas à seguinte metodologia: para cada jarro,

adicionou-se o lixiviado, o sulfato ferroso (FeSO4.7H2O) e o peróxido de hidrogênio

(H2O2) (colocado lentamente devido à formação de espuma) e ajustou-se o pH de

oxidação com HCl. Sob agitação mecânica (400 rpm) e após 10 segundos de

mistura rápida, foi iniciada a contagem do tempo de oxidação. Após a oxidação,

adicionou-se o agente alcalinizante (NaOH) até pH 8,0, seguido de um tempo de

mistura rápida de 10 segundos (400 rpm). Esperou-se, então, o tempo de floculação

(40 rpm) e, posteriormente, o tempo de sedimentação. Foi coletada uma amostra e

Lixiviado Bruto

Adiciona-se Reagente de Fenton

Ajusta-se o pH com HCl

Tempo de oxidação

Ajusta-se o pH até 8,0 com NaOH

Tempo de floculação

Tempo de sedimentação

Análises

ETAPA I - Definição da dosagem do reagente de Fenton (Fe

2+: 1, 2, 3, 4, 5, 6, 8 e 12 g/L).

ETAPA II – Definição da razão molar H2O2/Fe2+

(1, 2, 3, 6, 9 e 12).

ETAPA III – Definição do pH de oxidação (2, 3 e 4).

ETAPA IV – Definição do tempo de oxidação (5, 10, 15, 20 e 30 min).

ETAPA V – Definição do tempo de floculação (10, 20 e 30 min).

ETAPA VI – Definição do tempo de sedimentação (10, 15, 20 e 25 min).

37

realizaram-se as análises de acordo com os métodos preconizados por APHA

(2005). Os parâmetros de controle que foram utilizados se apresentam na Tabela 3.

Tabela 3. Parâmetros de controle e os respectivos valores que foram utilizados nos ensaios de oxidação, coagulação/floculação e sedimentação.

PARÂMETRO VALOR

Tempo de Mistura rápida 10 segundos

Gradiente médio de mistura rápida 1000 s-1

Gradiente médio de oxidação 1000 s-1

Gradiente médio de floculação 30 s-1

pH de coagulação 8,0

Para realização dos ensaios, foi utilizado um equipamento de Jar test da marca

PoliControl, apto a conferir gradientes de velocidade máximos de 1000 s-1 (Figura 3).

Figura 3. Jar Test da marca PoliControl, apto a conferir gradientes de velocidade máximos de 1000 s

-1.

Na Etapa I, fixou-se a razão molar [H2O2]/[Fe2+] 3, devido a vários resultados

encontrados na literatura com esta razão molar, evidenciados nos trabalhos de Deng

(2007), Cortez et al. (2010), Zhang et al. (2006), entre outros.

Também foi fixado o pH de oxidação 2 nas Etapas I e II, uma vez que este

valor é o limite mínimo; pois, de acordo com Nogueira et al. (2007), abaixo de pH 2,0

a velocidade de degradação também diminui, apesar das espécies de Fe

permanecerem solúveis, já que altas concentrações de íon H+ podem sequestrar

radicais hidroxilas.

38

Com relação ao pH de coagulação, foi fixado o pH 8 em todas as etapas,

porque o pH ideal para a coagulação é um pH alcalino, na qual o pH 8 de acordo

com a literatura (Deng (2007), Zhang et al. (2005), Wu et al. (2010), entre outros) é o

mais utilizado.

Nas Etapas I, II e III também foi fixado o tempo de oxidação de 30 min e o

tempo de floculação de 20 min (Etapa IV), em virtude de vários resultados

encontrados com estes tempos, assim como nos trabalhos de Lange et al. (2006),

Zhang et al. (2005), Lak et al. (2012), Deng (2007).

Ao final de cada etapa definiu-se o melhor resultado com um tratamento

estatístico, e cada valor adquirido desse resultado foi utilizado nas etapas

posteriores.

3.3.1 ETAPA I – DEFINIÇÃO DA DOSAGEM DO REAGENTE DE FENTON

Metodologia adotada para realização do experimento: para cada jarro do Jar

Test adicionou-se 1 L de lixiviado, peróxido de hidrogênio (adicionou-se lentamente

devido à formação de espuma – cerca de 25 mL) e sulfato ferroso heptahidratado

(FeSO4.7H2O). Ajustou-se o pH até 2,0 com HCl (foram realizadas curvas de

titulação para saber a quantidade de HCl a ser adicionada). Sob agitação mecânica

a 400 rpm, esperaram-se os 10 segundos de mistura rápida mais 30 minutos do

tempo de oxidação. Após este tempo, adicionou-se o NaOH até o pH 8 (foram

realizadas curvas de titulação para saber a quantidade de NaOH a ser adicionado),

começando o processo de coagulação/floculação. Sob agitação mecânica a 400 rpm

esperaram-se os 10 segundos de mistura rápida e, automaticamente, sob agitação

mecânica a 40 rpm, o tempo de floculação de 20 min. Por fim, após 10 min de

sedimentação, coletou-se uma amostra de 50 mL de cada jarro (para cada dosagem

foram realizados 12 ensaios) a fim de submetê-las à centrifugação (5 min a 3400

rpm). Em seguida, análises de DQO remanescente e cor verdadeira remanescente

do lixiviado tratado e do lixiviado bruto foram realizadas.

As dosagens que foram testadas de Fe2+ e de H2O2 são apresentadas na

Tabela 4.

39

Tabela 4. Dosagens de Fe2+

e de H2O2 que foram testadas na Etapa I.

DOSAGEM DE Fe2+

- g.L-1 DOSAGEM DE H2O2 - g.L

-1

1 1,83

2 6,65

3 5,48

4 7,31

5 9,13

6 10,96

8 14,61

12 21,92

Nesta Etapa foi fixada a razão molar [H2O2]/[Fe2+] em 3, então, a dosagem de

peróxido de hidrogênio é igual a três vezes o requerido na estequiometria da reação

do reagente de Fenton (1). Exemplificando, tem-se: 1 mol de Fe2+ reage com 1 mol

de H2O2 (sendo a relação de 34,02/55,85). Sendo assim, uma dosagem de 1

gFe2+.L-1 corresponde a 1,83 g.L-1 de H2O2 (3 x 34,02 / 55,85). Seguiu-se o mesmo

raciocínio com as demais dosagens.

3.3.2 ETAPA II - DEFINIÇÃO DA RAZÃO MOLAR [H2O2]/[Fe2+]

Esta etapa consistiu na determinação da razão molar [H2O2]/[Fe2+] a partir da

melhor dosagem de Fe2+ definido na Etapa I, ou seja, fixou-se a concentração de

Fe2+ encontrado na Etapa I e variou-se a concentração do H2O2 de acordo com a

razão molar. A metodologia foi a mesma citada na Etapa I; e as razões molares

verificadas foram 1, 2, 3, 6, 9 e 12.

3.3.3 ETAPA III – DEFINIÇÃO DO pH DE OXIDAÇÃO

A finalidade dessa etapa foi determinar o pH de oxidação a partir da dosagem

do reagente de Fenton, definido na Etapa I; e da razão molar [H2O2]/[Fe2+], definida

40

na Etapa II. Seguiu-se a mesma metodologia citada na Etapa I, com a qual foram

analisados, na presente etapa, o pH 2, 3 e 4.

3.3.4 ETAPA IV – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE OXIDAÇÃO

Após definido o pH de oxidação, foram realizados ensaios com os seguintes

tempos de oxidação (min): 5, 10, 15, 20 e 30.

Seguiu-se a mesma metodologia citada na Etapa I, exceto, o tempo de

oxidação. Todos os ensaios foram feitos com a dosagem do reagente de Fenton

definido na Etapa I; razão molar [H2O2]/[Fe2+] encontrada na Etapa II; e o pH de

oxidação encontrado na Etapa III.

3.3.5 ETAPA V – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE FLOCULAÇÃO

Nesta etapa consistiu a definição do tempo de floculação, em que foram

analisados os tempos de 10, 20 e 30 min.

Os ensaios foram realizados seguindo a mesma metodologia citada na Etapa

I, substituindo a dosagem do reagente de Fenton definido na Etapa I, a razão molar

[H2O2]/[Fe2+] pela encontrada na Etapa II, o pH de oxidação encontrado na Etapa III

e o tempo de oxidação encontrado na Etapa IV.

3.3.6 ETAPA VI – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE SEDIMENTAÇÃO

Esta etapa teve por objetivo a definição do tempo de sedimentação, na qual,

foram analisados os tempos de 10, 15, 20 e 25 min.

Consiste na etapa final de definição dos valores deste trabalho. Logo, seguiu

a mesma metodologia citada na Etapa I, sendo os melhores valores encontrados

nas Etapas anteriores: dosagem de Fe2+ e razão molar [H2O2]/[Fe2+] encontrados

41

nas Etapas I e II; o pH de oxidação encontrado na Etapa III; o tempo de oxidação

encontrado na Etapa IV; e o tempo de floculação encontrado na Etapa V.

3.3.7 ETAPA VII – TRATAMENTO DO LIXIVIADO COM PARÂMETROS

OTIMIZADOS

Após a definição dos melhores resultados (dosagem do reagente de Fenton,

razão molar [H2O2]/[Fe2+], pH de oxidação, tempo de oxidação, tempo de floculação

e tempo de sedimentação), o lixiviado tratado com estes melhores resultados foi

submetido a análises para a sua caracterização; e os seus parâmetros físicos e

químicos que foram analisados estão apresentados na Tabela 5. Foram utilizados os

métodos preconizados por APHA (2005).

Tabela 5. Parâmetros que foram analisados e suas respectivas referências (APHA, 2005).

PARÂMETRO REFERÊNCIA

Cor verdadeira (uH) 2120 – C

DQO (mg O2.L-1

) 5220 – C

Sólidos Totais e Frações (mg.L-1

) 2540 – B

Nitrogênio amoniacal (mg N-NH3.L-1

) 4500 N-NH3 – B

Nitrato (mg N-NO3-.L

-1) 4500 N-NO3

- – B

Nitrito (mg N-NO2-.L

-1) 4500 N-NO2

- – B

Fósforo e Frações (mg P.L-1

) 4500 P – E

Ferro (mg Fe.L-1

) 3500 Fe – B

3.4 TRATAMENTO ESTATÍSTICO DOS DADOS

Os dados obtidos durante o monitoramento do sistema experimental foram

tratados com ferramentas estatísticas. Para os parâmetros físico-químicos, realizou-

se comparação múltipla das médias através de análise de variância (ANOVA), no

intervalo de confiança de 95%. A hipótese nula (H0) foi a não existência de

42

diferenças significativas entre as médias, ou seja, se o valor da probabilidade

calculada (p) for menor que 0,05 (p0); ou se Fcalculado for maior que o Fcrítico, rejeita-se

H0; caso contrário, aceita-se H0. Em caso de diferença significativa, foi utilizado o

método GT-2, método gráfico para identificar diferenças significativas entre os

tratamentos para a definição dos melhores resultados, conforme Sokal e Rohlf

(1981).

43

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO

4.1 ETAPA I – DEFINIÇÃO DA DOSAGEM DO REAGENTE DE FENTON

A Tabela 6 apresenta os resultados para DQO remanescente e cor verdadeira

remanescente do lixiviado tratado, referente à definição da dosagem do reagente de

Fenton. O lixiviado bruto apresentava uma DQO de 16,3 gO2.L-1 e cor verdadeira

remanescente de 8675 uH.

Tabela 6. Resultados referentes à definição da dosagem do reagente de Fenton (ETAPA I).

DQO COR

Dosagem Fe

2+ (g/L)

N° de repetições

Xi – Xs (gO2/L)

Ẋ (gO2/L)

s CV (%)

Xi –Xs

(uH)

Ẋ (uH)

s CV (%)

1 12 9,7 – 11,2 10,4 192,1 1,8 915 – 1575 1168 192,1 16,4

2 12 8,6 – 10,8 9,8 206,9 2,1 694 – 1292 914 206,9 22,6

3 12 7,6 – 9,5 8,7 108,6 1,2 669 – 1009 804 108,6 13,5

4 12 6,5 – 8,4 7,6 292,8 3,9 783 – 1707 1135 292,8 25,8

5 12 5,6 – 7,0 6,0 96,5 1,6 164 – 496 303 96,5 31,8

6 12 5,5 – 7,0 6,5 185,8 2,8 311 – 896 582 185,8 31,9

8 12 3,7 – 6,5 5,0 82,4 1,7 179 – 481 273 82,4 30,2

12 12 0,9 – 2,7 2,1 119,4 5,5 224 - 613 401 119,4 29,8

(Xi: menor valor; Xs: maior valor; Ẋ: média; s: desvio-padrão; CV: coeficiente de variação de Pearson)

Observa-se na Tabela 6, para a DQO remanescente, a variação dos valores

para as dosagens de 4 g.L-1 e 12 g.L-1 de Fe2+, apresentando coeficientes de

variação de Pearson (CV) mais pronunciados que as outras dosagens analisadas:

3,9% e 5,5%, repectivamente. Para a cor verdadeira remanescente, percebe-se a

variação dos valores, principalmente, para as dosagens 5 g.L-1 (31,8%) e 6 g.L-1

(31,9%). Os valores do CV para as outras dosagens foram inferiores, apresentando

menor grau de dispersão.

Verifica-se, também, redução na DQO remanescente de acordo com o

aumento da concentração de Fe2+. De acordo com Villa et al. (2007), o aumento da

44

concentração de ferro aumenta a velocidade da reação de Fenton, fazendo com que

a concentração de H2O2 diminua rapidamente minimizando o sequestro de radicais

hidroxilas.

Utilizando comparação múltipla das médias, através de análise de variância

(ANOVA), foi verificado que houve diferença significativa tanto em relação à DQO

remanescente (Fcal = 237,42; Fcrítico = 2,11) quanto à cor verdadeira remanescente

(Fcal = 51,47; Fcrítico = 2,11), sendo necessário aplicar o método gráfico GT-2,

conforme Sokal e Rohlf (1981), para demonstrar em que ocorreram as diferenças

significativas. Na Figura 4 apresenta-se o gráfico GT-2 para os resultados de DQO

remanescente.

Figura 4. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2/L) na Etapa I.

Percebe-se, na figura 4, que a dosagem de 12 gFe2+.L-1 removeu maior

quantidade de matéria orgânica, correspondente a 87%. A Figura 5 apresenta o

gráfico GT-2 para os resultados de cor verdadeira remanescente.

45

Figura 5. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente (uH) na Etapa I.

Em relação à cor verdadeira remanescente (Figura 5), pode-se notar que a

dosagem de 8 gFe2+.L-1 foi a que obteve uma maior remoção de cor verdadeira

(97%), no entanto, não apresenta diferença significativa com as dosagens 5 e 12

gFe2+.L-1.

Logo, foi definida a dosagem de Fe2+ de 5 g.L-1 para ser utilizada durante as

etapas seguintes, por ser a menor dosagem dentre as que obteve maior remoção de

cor verdadeira. A DQO remanescente após a oxidação, coagulação/floculação e

sedimentação foi reduzida de 16,3 gO2.L-1 para 6,0 gO2.L

-1, e a cor verdadeira

remanescente de 8675 uH para 303 uH, apresentando percentuais de remoção de

63% e 96,5%, respectivamente.

Deng (2007) avaliou a remoção física e oxidativa dos compostos orgânicos de

lixiviado de aterro municipal estabilizado, utilizando o processo Fenton, no qual, se

obteve uma remoção de DQO de 61% com a dosagem de 4,5 gFe2+.L-1 e razão

molar [H2O2]/[Fe2+] 3. Observou-se uma dosagem de Fe2+ menor com uma remoção

de DQO próxima à encontrada neste trabalho. Tal resultado pode ser possivelmente

explicado, já que em seu trabalho o tempo de oxidação foi de 9 horas e a adição do

reagente de Fenton foi gradual (6 etapas), no qual, segundo o autor, o efeito positivo

da adição gradual de H2O2 pode ser por causa de uma redução da alta concentração

de H2O2, impedindo que o H2O2 sequestre os radicais hidroxilas.

Kochany e Lipczynska-Kochany (2009) também encontraram a concentração

de 5 gFe2+.L-1 como a melhor dosagem, com uma remoção de 66% de DQO. Esta

46

remoção foi obtida com uma razão molar [H2O2]/[Fe2+] 19 e pH de oxidação 3,5,

sendo, possivelmente, a explicação de uma maior remoção de DQO quando

comparada à encontrada nesta etapa.

4.2 ETAPA II - DEFINIÇÃO DA RAZÃO MOLAR [H2O2]/[Fe2+]

A Tabela 7 mostra os resultados para DQO remanescente e cor verdadeira

remanescente do lixiviado tratado, referentes à definição da razão molar H2O2/Fe2+.

O lixiviado bruto apresentava uma DQO de 14,6 gO2.L-1 e cor verdadeira


Tabela 7. Resultados referentes à definição da razão molar [H2O2]/[Fe2+

] (ETAPA II).

DQO COR

Razão Molar

[H2O2]/[Fe2+

]

N° de repetições

Xi – Xs (gO2/L)

Ẋ (gO2/L)

s CV (%)

Xi – Xs (uH)

Ẋ (uH)

s CV (%)

1 12 4,5 – 5,7 5,2 358,5 6,9 1009 – 1678 1208 220,9 18,3

2 12 5,4 – 8,9 6,4 1364,8 21,2 637 – 1494 1072 372,5 34,7

3 12 5,6 – 7,0 6,0 506,5 8,4 164 – 443 294 81,4 27,7

6 12 3,6 – 6,8 5,4 998 18,4 157 – 477 372 110,8 29,8

9 12 1,6 – 4,2 3,0 943,7 31,3 202 – 696 454 217 47,8

12 12 2,0 – 4,7 3,4 791,7 23,2 519 – 839 639 100,7 15,7

(Xi: menor valor; Xs: maior valor; Ẋ: média; s: desvio-padrão; CV: coeficiente de variação).

Observam-se os dados da Tabela 7 para a DQO remanescente, e, também,

para a cor verdadeira remanescente, é evidente a variação dos valores para a razão

molar [H2O2]/[Fe2+] 9, apresentando coeficientes de variação de Pearson (CV) mais

pronunciados que as outras razões molares analisadas, 31,3% e 47,8%,

respectivamente.

No que concerne à cor verdadeira remanescente, percebe-se uma alta

remoção quando a razão molar aumenta de 2 para 3; e para as razões molares

acima de 3, observa-se que de acordo com a proporção que a razão molar aumenta,

a cor vai aumentando e, consequentemente, a remoção vai diminuindo. Umar et al.

(2010) descreve em seu trabalho que uma dose reduzida de H2O2 não gera os

radicais hidroxilas suficientes para atingir completa mineralização. Dosagens mais

47

elevadas de H2O2, geralmente, resultam em um aumento da degradação, embora a

eficácia de H2O2 seja reduzida quando a sua a dosagem é aumentada para além de

certo ponto, em razão da formação de compostos orgânicos que são difíceis de

serem oxidados.

De acordo com a ANOVA, foi verificado que houve diferença significativa

tanto em relação à DQO remanescente (Fcal = 28,09; Fcrítico = 2,35) quanto à cor

verdadeira remanescente (Fcal = 39,79; Fcrítico = 2,35), sendo necessário aplicar o

método gráfico GT-2 para evidenciar em que ocorreram as diferenças significativas,

conforme as Figuras 6 e 7.

Figura 6. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2/L) na Etapa II.

Verifica-se, na Figura 6, que as razões molares 1, 2, 3 e 6 não apresentam

diferenças significativas entre si, mas todas apresentaram diferenças significativas

das razões molares 9 e 12. Porém, as razões molares 9 e 12 não apresentam

diferenças significativas entre si e foram as que removeram uma maior quantidade

de matéria orgânica.

Na Figura 7, nota-se que as razões molares 3, 6, 9 e 6, 9, 12 não

apresentaram diferenças significativas entre si e obtiveram os melhores resultados

com relação à remoção de cor verdadeira remanescente.

48

Figura 7. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente (uH) na Etapa II.

Foi definida a razão molar [H2O2]/[Fe2+] 9 a ser utilizada durante as etapas

seguintes de tratamento, por se tratar da menor dosagem que removeu uma maior

quantidade de matéria orgânica. A DQO remanescente foi reduzida de 14,6 gO2.L-1

para 3,0 gO2.L-1 e cor verdadeira remanescente de 8562 uH para 454 uH,

apresentando percentuais de remoção de 79% e 95%, respectivamente.

4.3 ETAPA III – DEFINIÇÃO DO pH DE OXIDAÇÃO

A Tabela 8 apresenta os resultados para DQO remanescente e cor

verdadeira remanescente do lixiviado tratado, referente à definição do pH de

oxidação. O lixiviado bruto apresentava uma DQO de 14,6 gO2.L-1 e cor verdadeira


49

Tabela 8. Resultados referentes à definição do pH de oxidação (ETAPA III).

DQO COR

pH N° de repetições

Xi – Xs (gO2/L)

Ẋ (gO2/L)

s CV (%)

Xi – Xs (uH)

Ẋ (uH)

s CV (%)

2 12 1,6 – 4,2 3,0 943,7 31,3 202 – 696 454 217 47,8

3 12 8,6 – 10,9 9,9 747,3 7,5 577 – 796 646 59,6 9,2

4 12 4,0 – 9,6 7,0 2003,9 28,4 524 – 743 637 80,4 12,6


Na Tabela 8 observa-se, para a DQO remanescente e cor verdadeira

remanescente, a variação dos valores para o pH 2, apresentando coeficientes de

variação de Pearson (CV) mais acentuado que os outros pH analisados: 31,3% e

47,8%, respectivamente.

A cor verdadeira remanescente apresentou diferenças significativas, de

acordo com a ANOVA (Fcal = 7,42; Fcrítico = 3,28), e a DQO remanescente também

(Fcal = 78,91; Fcrítico = 3,28), sendo necessário aplicar o método gráfico GT-2 para

demonstrar em que ocorreram as diferenças significativas, conforme as Figuras 8 e

9.

Figura 8. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente (uH) na Etapa III.

50

Figura 9. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2/L) na Etapa III.

Percebe-se nas Figuras 8 e 9, com pH igual a 2, que foi propiciada maior

remoção de cor verdadeira e matéria orgânica. A DQO remanescente foi reduzida de

14,6 gO2.L-1 para 3,0 gO2.L

-1 e cor verdadeira remanescente de 8562 uH para 454

uH, apresentado percentuais de remoção de 79% e 95%, respectivamente. Este

resultado pode estar relacionado a uma maior precipitação de substâncias húmicas

em pH baixo, de acordo com Silva et al. (2006), que em seu experimento estudaram

a influência do pH inicial no tratamento do lixiviado, utilizando processo Fenton, no

qual, analisaram o pH 2, 3 e 4 e obtiveram com o pH 2 as melhores remoções.

Nesta etapa foi observado que o ferro e o peróxido de hidrogênio acidificam o

lixiviado, visto que foi constatada a redução significativa de pH de 8,53 para 3,98,

apenas com a adição do ferro e do peróxido de hidrogênio, reduzindo o custo com

ácido para diminuição de pH. A redução do pH para 3,98 foi o principal motivo deste

trabalho ter variado o pH até 4. Goi et al. (2010), estudaram o tratamento do lixiviado

bruto com reagente de Fenton, sem pré-ajuste de pH, e descobriram que a

necessidade de acidificação direta durante o tratamento pode ser evitada com o

aumento da dosagem do H2O2. Em seu experimento, o pH diminuiu 8,1 para 2,75

quando ambos, H2O2 e Fe2+, foram adicionados.

51

4.4 ETAPA IV – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE OXIDAÇÃO

Foi definido nesta etapa o tempo de oxidação, para o qual, foram analisados

os tempos de 5, 10, 15, 20 e 30 min. A Tabela 9 expõe os resultados para DQO

remanescente e cor verdadeira remanescente do lixiviado tratado, referente à

definição do tempo de oxidação. O lixiviado bruto apresentava uma DQO de 18,7

gO2.L-1 e cor verdadeira remanescente de 6525 uH.

Tabela 9. Resultados referentes à definição do tempo de oxidação (ETAPA IV).

DQO COR

Tempo de Oxidação

(min)

N° de repetições

Xi – Xs (gO2/L)

Ẋ (gO2/L)

s CV (%)

Xi – Xs (uH)

Ẋ (uH)

s CV (%)

5 12 6,0 – 15,2 12,1 3545,5 29,3 726 - 1122 882 145,4 16,5

10 12 8,9 – 12,8 11,0 1508,7 13,7 613 – 1084 870 156,2 17,9

15 12 9,4 – 13,6 11,0 1499,7 13,8 500 – 1386 913 383,5 42

20 12 4,1 – 7,9 6,1 1544,2 25,5 519 – 1028 722 181,5 25,1

30 12 1,6 – 4,2 3,0 943,7 31,3 202 – 696 454 217 47,8


Constata-se, na Tabela 9, a variação dos valores para o tempo de oxidação

de 30 min com relação à DQO remanescente e também para a cor verdadeira

remanescente, apresentando coeficientes de variação de Pearson (CV) mais

acentuado que os outros tempos analisados: 31,3% e 47,8%, respectivamente.

Verifica-se, também, uma maior remoção de DQO com o aumento do tempo

de oxidação. De acordo com Moraiva (2010) a interação entre a quantidade de H2O2

e tempo de reação aumenta a probabilidade de geração de radicais hidroxilas em

função de um maior tempo de exposição contribuindo assim positivamente para a

eficiência do tratamento.

De acordo com a ANOVA, houve diferença significativa tanto em relação à

DQO remanescente (Fcal = 44,69; Fcrítico = 2,54) quanto à cor verdadeira

remanescente (Fcal = 7,99; Fcrítico = 2,54), sendo necessário aplicar o método gráfico

GT-2 para evidenciar em que ocorreram essas diferenças significativas, segundo as

Figuras 10 e 11.

52

Figura 10. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente (uH) na Etapa IV.

Observa-se, na Figura 10, que o tempo de 30 min de oxidação apresentou

uma melhor remoção de cor, sendo que este tempo não apresenta diferença

significativa com o tempo de 20 min de oxidação.

Na Figura 11, o tempo de 30 minutos também foi o que removeu uma maior

quantidade de matéria orgânica, porém, ele é diferente significativamente do tempo

de 20 min.

Figura 11. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2/L) na Etapa IV.

53

Portanto, analisando os resultados, o tempo de oxidação de 20 min foi o

escolhido a ser utilizado durante as etapas seguintes do experimento, já que é o

menor tempo a apresentar uma maior remoção de cor verdadeira. A DQO

remanescente foi reduzida de 18,7 gO2.L-1 para 6,1 gO2.L

-1, e cor verdadeira

remanescente de 6525 uH para 722 uH, apresentando percentuais de remoção de

67% e 89%, respectivamente.

4.5 ETAPA V – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE FLOCULAÇÃO

Esta etapa constituiu na definição do tempo de floculação, em que foram

analisados os tempos de 10, 20 e 30 min. A Tabela 10 mostra os resultados para

DQO remanescente e cor verdadeira remanescente do lixiviado tratado, referente à

definição do tempo de floculação. O lixiviado bruto apresentava uma DQO de 16,9

gO2.L-1 e cor verdadeira remanescente de 7279 uH.

Tabela 10. Resultados referentes à definição do tempo de floculação (ETAPA V).

DQO COR

Tempo de floculação

(min)

N° de repetições

Xi – Xs (gO2/L)

Ẋ (gO2/L)

s CV (%)

Xi – Xs (uH)

Ẋ (uH)

s CV (%)

10 12 3,6 – 6,9 5,6 1402,7 25,2 537 – 839 673 110,1 16,3

20 12 4,1 – 7,9 6,1 1544,2 25,4 519 – 1028 722 181,5 25,1

30 12 3,0 – 6,9 4,8 1110,6 23,2 443 – 764 594 93,8 15,8


Observa-se, na Tabela 10, para a DQO remanescente a variação dos valores

para todos os tempos, de acordo com o coeficiente de variação de Pearson (CV).

Para a cor verdadeira remanescente, é notória a variação dos valores para o tempo

de floculação de 20 min (CV = 25,1%).

De acordo com a ANOVA, verifica-se que não houve diferença significativa,

tanto em relação à DQO remanescente (Fcal = 2,71; Fcrítico = 3,28) quanto à cor

verdadeira remanescente (Fcal = 2,78; Fcrítico = 3,28). Portanto, foi definido o tempo

de floculação de 10 min, por ser o menor tempo. Neste, a DQO remanescente foi

reduzida de 16,9 gO2.L-1 para 5,6 gO2.L

-1, e cor verdadeira remanescente de 7279

54

uH para 673 uH, apresentando percentuais de remoção de 67% e 91%,

respectivamente.

Zhang et al. (2005) também utilizou em seu trabalho o tempo de floculação de

10 min, no qual se obteve uma remoção de DQO de 66%; praticamente a mesma

remoção quando comparada a deste trabalho. Embora, em seu estudo ele tenha

utilizado polímeros para melhorar a sedimentação, ele observou que a adição de

polímeros tem pouco efeito na redução significativa da DQO.

4.6 ETAPA VI – DEFINIÇÃO DO TEMPO DE SEDIMENTAÇÃO

Esta etapa objetiva a definição do tempo de sedimentação, no qual se

analisaram os tempos de 10, 15, 20 e 25 min. A Tabela 11 apresenta os resultados

para DQO remanescente e cor verdadeira remanescente do lixiviado tratado,

referente à definição do tempo de sedimentação. O lixiviado bruto apresentava uma

DQO de 11,6 gO2.L-1, e cor verdadeira remanescente de 6223 uH.

Tabela 11. Resultados referentes à definição do tempo de sedimentação (ETAPA VI).

DQO COR

Tempo de Sedimentação

(min)

N° de repetições

Xi – Xs (gO2/L)

Ẋ (gO2/L)

s CV (%)

Xi – Xs (uH)

Ẋ (uH)

s CV (%)

10 12 3,6 – 6,9 5,6 1402,7 25,2 537 – 839 673 110,1 16,3

15 12 2,4 – 5,7 3,8 980,3 25,5 349 – 443 394 40 10,1

20 12 2,7 – 6,3 5,0 1506,4 29,8 424 – 651 523 75,5 14,4

25 12 3,1 – 6,3 5,0 1191,4 23,6 311 – 651 444 107,3 24,2


Na Tabela 11, observa-se para a DQO remanescente a variação alta dos

valores para todos os tempos. Para a cor verdadeira remanescente, é perceptível a

variação dos valores para o tempo de sedimentação de 25 min (CV = 24,2%),

apresentando coeficiente de variação de Pearson (CV) mais pronunciado que nos

outros tempos analisados.

De acordo com a ANOVA, verifica-se que houve diferença significativa em

relação à DQO remanescente (Fcal = 3,92; Fcrítico = 2,82), e, também, quanto à cor

verdadeira remanescente (Fcal = 23,05; Fcrítico = 2,82); sendo necessário aplicar o

55

método gráfico GT-2 para evidenciar em que ocorreram as diferenças significativas,

(Figura 12 e 13).

Figura 12. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de DQO remanescente (gO2/L) na Etapa VI.

Figura 13. Método gráfico GT-2 aplicado aos valores de cor verdadeira remanescente (uH) na Etapa VI.

Analisando as Figuras 12 e 13, constata-se que o tempo de sedimentação de

15 min foi o mais satisfatório, pois removeu uma maior quantidade de matéria

orgânica e de cor, sendo, portanto, o tempo escolhido para ser usado durante as

etapas de tratamento. A DQO remanescente foi reduzida de 11,6 gO2.L-1 para 3,8

56

gO2.L-1, e cor verdadeira remanescente, de 6223 uH para 394 uH, apresentando

percentuais de remoção de 67% e 93%, respectivamente.

4.7 ETAPA VII – TRATAMENTO DO LIXIVIADO COM PARÂMETROS OTIMIZADOS

Após a definição dos melhores resultados realizados nas Etapas anteriores,

(concentração de Fe2+ de 5 g.L-1 (Etapa I); a razão molar [H2O2]/[Fe2+] 9 (Etapa II);

pH de oxidação 2 (Etapa III); tempo de oxidação de 20 min (Etapa IV); tempo de

floculação de 10 min (Etapa V); e tempo de sedimentação de 15 min (Etapa VI)), o

lixiviado tratado com estes melhores resultados foi submetido a análises para sua

caracterização.

A Tabela 12 apresenta a caracterização do lixiviado bruto e do lixiviado

tratado. Para cada análise foram realizados 12 ensaios.

Observa-se, na Tabela 12, uma ótima remoção de nitrito, nitrato, fósforo total,

ortofosfato solúvel e nitrogênio amoniacal, apresentando percentuais de remoção de

93%, 69%, 97%, 99,8% e 87% respectivamente.

A adição de sulfato ferroso propiciou o aumento da concentração de sólidos

totais no lixiviado. A diferença, entre a massa de ST do lixiviado posterior ao

tratamento e a massa de ST do lixiviado bruto, equivale à massa de sólidos

produzida durante o tratamento (10 g.L-1). A diferença encontrada pode ser atribuída

à formação de lodo resultante da coagulação de substâncias dissolvidas e/ou

produtos intermediários gerados. De acordo com Moraiva (2010) a concentração de

H2O2 não contribui para a geração de lodo, mas a concentração de Fe contribui

moderadamente na produção de lodo no processo.

A relação STV/ST do lixiviado tratado (0,05) foi menor que a do lixiviado bruto

(0,27). Com base neste resultado, pode-se inferir que após o tratamento não

persistem no efluente sobrenadante substâncias de natureza orgânica, de acordo

com Moraiva (2010).

57

Tabela 12. Caracterização do lixiviado bruto e do lixiviado tratado. PARÂMETROS LIXIVIADO

BRUTO LIXIVIADO TRATADO

Xi – Xs Ẋ s CV (%)

NITRITO (mg N-NO2-/L) 0,60 0,03 – 0,05 0,04 0,004 9,2

NITRATO (mg N-NO3

-/L)

8,67 2,42 – 3,74 3,0 0,3 10

FÓSFORO TOTAL (mg P/L)

14,76 0,07 – 0,87 0,42 0,3 71

ORTOFOSFATO SOLÚVEL (mg P/L)

62,31 0 – 0,28 0,14 0,1 71

SÓLIDOS TOTAIS (g/L) 15,4 22,8 – 26,2 25,4 1322,2 5,2

SÓLIDOS TOTAIS VOLÁTEIS (g/L)

4,3 1,1 – 1,5 1,3 148,2 11,4

SÓLIDOS TOTAIS FIXOS (g/L)

11,1 21,4 – 24,9 24,1 1316 5,5

SÓLIDOS SUSPENSOS TOTAIS

(g/L)

2,3 0,14 – 0,24 0,18 29,2 16

SÓLIDOS SUSPENSOS

VOLÁTEIS (g/L)

0,9 0,006 – 0,038 0,03 11,9 49,6

SÓLIDOS SUSPENSOS FIXOS

(g/L)

1,4 0,10 – 0,20 0,15 25,2 16,4

NITROGÊNIO AMONIACAL (mg N-NH3/L)

1739 181,9 – 237,3 223 15,4 6,9

COR (uH) 6223 349 – 443 394 40 10,1

DQO (g O2/L) 11,6 2,4 – 5,7 3,8 980,3 25,5

FERRO (mgFe/L) 1,21 0,15 – 0,25 0,19 0,043 22,7 (Xi: menor valor; Xs: maior valor; Ẋ: média; s: desvio-padrão; CV: coeficiente de variação).

Com relação à cor verdadeira, observa-se uma remoção de 93%. A Figura 14

mostra a cor aparente do lixiviado antes do tratamento e pós-tratamento.

Figura 14. Lixiviado bruto e lixiviado tratado.

58

.Evidencia-se, na Figura 14, que o lixiviado tratado permaneceu com uma

coloração levemente amarelada, podendo ser explicado, devido à presença de ferro

pelo emprego do FeSO4.7H2O, já que este apresentou uma remoção 84%,

permanecendo, consequentemente, com uma quantidade relativamente pequena na

amostra.

Em relação à remoção de poluentes orgânicos, verifica-se uma remoção de

67% após o tratamento. Segundo Moraiva (2010) a fração de DQO não oxidada

pode estar associada à formação de produtos intermediários que requerem um

maior tempo de oxidação.

59

5 CONCLUSÃO

Verificou-se uma redução na DQO remanescente de acordo com o aumento

da concentração de Fe2+, pois quanto maior for a concentração de ferro,

maior será a velocidade da reação de Fenton, fazendo com que a

concentração de H2O2 diminua rapidamente minimizando o sequestro de

radicais hidroxilas.

Observou-se que o reagente de Fenton (H2O2 + Fe2+) acidifica o lixiviado,

visto que foi constatado redução significativa de pH de 8,53 para 3,98, apenas

com a adição destes, reduzindo o custo com ácido para diminuição de pH.

Evidenciou-se uma maior remoção de DQO com o aumento do tempo de

oxidação, pois um maior tempo de reação aumenta a probabilidade de

geração de radicais hidroxilas.

O tempo de floculação não apresentou diferença significativa entre os tempos

estudados (10, 20 e 30 min), tanto em relação à DQO remanescente, quanto

à cor verdadeira remanescente.

Os melhores resultados encontrados, dentro das condições deste estudo,

foram obtidos com a concentração de Fe2+ de 5 g/L, com a razão molar

[H2O2]/[Fe2+] 9, com pH de oxidação 2, tempo de oxidação de 20 min, tempo

de floculação de 10 min e tempo de sedimentação de 15 min, com uma

remoção de 67% de DQO e 93% de cor verdadeira. A DQO remanescente

final foi de 3,84 gO2.L-1, e a cor verdadeira remanescente final foi de 394 uH.

A fração de DQO não oxidada pode estar associada à formação de produtos

intermediários que requerem um maior tempo de oxidação.

Obteve-se uma elevada remoção de nitrito, nitrato, fósforo total, ortofosfato

solúvel e nitrogênio amoniacal, apresentando percentuais de remoção de

93%, 69%, 97%, 99,8% e 87%, respectivamente.

A adição de sulfato ferroso propiciou o aumento da concentração de sólidos

totais no lixiviado, em virtude da concentração de Fe contribuir para a

produção de lodo no processo.

A relação STV/ST do lixiviado tratado (0,05) foi menor que a do lixiviado bruto

(0,27), significando que após o tratamento não persistem no efluente

sobrenadante substâncias orgânicas.

60

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2005. ZHANG, H.; CHOI, H. J.; HUANG, C. P. Treatment of landfill leachate by Fenton's reagent in a continuous stirred tank reactor. Journal of Hazardous Materials, v.

136, p. 618 - 623, 2006.

65

APÊNDICES

66

APÊNDICE A – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO

remanescente na Etapa I.

Tabela A. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa I.

Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico

Entre grupos 612483947 7 87497706,7 237,4249 2,74405E-54 2,115472

Dentro dos grupos 32430460 88 368527,9498

Total 644914406 95

APÊNDICE B – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor

verdadeira remanescente na Etapa I.

Tabela B. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa I.


Entre grupos 10903520,3 7 1557645,8 51,47417 1,929E-28 2,1154717

Dentro dos grupos 2662943,92 88 30260,726

Total 13566464,2 95

APÊNDICE C – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO

remanescente na Etapa II.

Tabela C. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa II.


Entre grupos 115180300 5 23036060 28,091989 3,9061E-15 2,3538


Total 169301778 71

APÊNDICE D – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor

verdadeira remanescente na Etapa II.

Tabela D. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira remanescente na Etapa II.


Entre grupos 8742744,918 5 1748548,984 39,78636461 1,20101E-18 2,3538


Total 11643342,5 71

67

APÊNDICE E – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO

remanescente na Etapa III.

Tabela E. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa III.


Entre grupos 287485104,2 2 143742552 78,914 2,65993E-13 3,2849


Total 347594746 35

APÊNDICE F – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor

verdadeira remanescente na Etapa III.

Tabela F. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira remanescente na Etapa III.


Entre grupos 282513,5123 2 141257 7,4185 0,0022 3,2849

Dentro dos grupos 628358,3383 33 19041

Total 910871,8507 35

APÊNDICE G – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO

remanescente na Etapa IV.

Tabela G. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa IV.


Entre grupos 728253691 4 182063423 44,686 1,15505E-16 2,5397


Total 952339074 59

APÊNDICE H – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor

verdadeira remanescente na Etapa IV.

Tabela H. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira remanescente na Etapa IV.


Entre grupos 1742569 4 435642 7,988 3,76126E-05 2,5397

Dentro dos grupos 2999551 55 54537

Total 4742120 59

68

APÊNDICE I – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO

remanescente na Etapa V.

Tabela I. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa V.


Entre grupos 10091874 2 5045937 2,71 0,0813 3,2849


Total 71536697 35

APÊNDICE J – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor

verdadeira remanescente na Etapa V.

Tabela J. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira remanescente na Etapa V.


Entre grupos 99792,2184 2 49896,11 2,7806 0,0766 3,2849


Total 691957,615 35

APÊNDICE L – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO

remanescente na Etapa VI.

Tabela K. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de DQO remanescente na Etapa VI.


Entre grupos 19439637 3 6479879 3,9173 0,0146 2,8165


Total 92223582 47

APÊNDICE M – Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor

verdadeira remanescente na Etapa VI.

Tabela L. Análise de variância (ANOVA) aplicada aos valores de cor verdadeira remanescente na Etapa VI.


Entre grupos 534609 3 178203 23,046 4,04035E-09 2,8165


Total 874836 47

universidade estadual da paraÍba prÓ...

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